AGNIESZKA KRYSIAK, ANNA KARCZEWSKA
WPŁYW ZAWODNIENIA N A MOBILNOŚĆ ARSENU
W GLEBACH REJONU DAWNEGO GÓRNICTWA
ZŁOTA I ARSENU W ZŁOTYM STOKU
EFFECTS OF SOIL FLOODING ON ARSENIC MOBILITY
IN SOILS IN THE AREA OF FORMER GOLD AND
ARSENIC MINING IN ZLOTY STOK
Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu
A bstract: The effects o f reducing conditions on A s m obility in 46 soil sam ples were examined. The
sam ples represented natural so ils and anthropogenic ones developed on m ine spoils, slag dumps and tailings. Incubation tests were carried out for 1-28 days with and without addition o f glucose. The maximum amounts o f A s mobilized without glucose were in the range <0.1 -102 mg • kg'1 (mean: 10.2 mg • kg'1), and those with glucose: 0.2-171 mg • kg'1 (mean: 21.3 m g • kg'1); and in m ost cases they remained low er than soluble As, extractable with 0.05 m ol • dm'3 (N H 4)2S 0 4. The main m echanism o f A s release was based on desorption, and not on reductive dissolution o f iron oxides. Its effects depended on total A s, soil organic matter and the presence o f gleyic features in soils.
S ło w a kluczow e: arsen, gleba, desorpcja, materia organiczna, warunki redukcyjne K ey w ords: arsenie, soil, desorption, organie matter, reductive conditions
WSTĘP
Arsen występuje zwykle w środowisku glebowym w niewielkich stężeniach, zazwy czaj nie przekraczających kilku mg • kg'1. W glebach zanieczyszczonych, m.in. w rejo nach wydobycia i przetwórstwa rud metali, a zwłaszcza złota i arsenu, zawartości arsenu mogą sięgać jednak nawet wielu tysięcy mg • kg"1 [O’Neill 1995; Kabata-Pendias, Pen- dias 1999]. W Polsce jednym z obszarów najbardziej wzbogaconych w arsen jest rejon Złotego Stoku. Wielowiekowa eksploatacja złota, a potem rud arsenu w tym rejonie przy czyniła się do rozproszenia arsenu w środowisku i do powstania wielu zwałowisk pogór- niczych i pohutniczych oraz składowisk odpadów, m.in. pochodzących z procesu wzbo gacania rudy [Dziekoński 1972]. Zawartości arsenu w glebach rejonu Złotego Stoku lokalnie przekraczają 1000 mg • g '1, a w materiale odpadowym zgromadzonym na hał dach i składowiskach często sięgają kilku procent [Karczewska i in. 2007, Krysiak i Karczewska 2007, 2008].
Arsen w środowisku glebowym podlega silnej specyficznej sorpcji, głównie na uwod nionych tlenkach żelaza o różnym stopniu krystalizacji [Voigt i in. 1996, Bowell 1994, Wenzel i in. 2001, Krysiak, Karczewska 2007, 2008], co powoduje, że jest on stosunko wo mało ruchliwy i bardzo słabo przyswajalny dla roślin. Zmiany warunków odczynu lub natlenienia gleby mogą powodować częściową destrukcję tlenków żelaza i uwolnienie zasorbowanego na nich arsenu [Marin i in. 1993, Masscheleyn i in. 1991]. Wpływ zmian odczynu na uwalnianie arsenu z gleb rejonu Złotego Stoku został opisany w odrębnym opracowaniu [Krysiak, Karczewska 2008]. Przedmiotem niniejszej pracy jest analiza wpływu warunków zawodnienia i spowodowanej nim anaerobiozy na uruchamianie arse nu z zanieczyszczonych gleb tego rejonu.
Procesy redukcji, zachodzące w wyniku trwałego zawodnienia są uważane za główną przyczynę zanieczyszczenia arsenem wód podziemnych na dużych obszarach południo- wo-wschodniej Azji, m.in. w Bangladeszu, Indiach i Wietnamie [Anawar i in. 2003, O’Neill 1999, Burton i in. 2008]. Mechanizm uwalniania arsenu z gleb jest złożony, gdyż obejmuje nie tylko procesy o charakterze chemicznym i fizykochemicznym, ale zależy przede wszyst kim od przebiegu procesów biochemicznej redukcji składników fazy stałej gleby i roz tworu glebowego [Anawar i in. 2003, Solaiman i in. 2009, Postma i in. 2010, Corsini i in. 2010]. Obecność materii organicznej stanowi jeden z ważniejszych czynników wpływa jących na efekt tych procesów. Biochemiczna redukcja związków organicznych decydu je o pogłębianiu warunków anaerobiozy [Stępniewska 1988, Gliński i in. 1992, Corsini i
in. 2010]. Łatwo podatne na rozkład, rozpuszczalne związki organiczne, takie jak gluko za, stanowiąc źródło węgla dla mikroorganizmów glebowych, przyczyniają się do szyb szego zużycia tlenu i pobudzenia biouwalniania arsenu [Turpeinen i in 1999, Chatain i in. 2005]. Ponadto produkty fermentacji mogą konkurować z arsenianami o miejsca sorp cyjne na tlenkach i wodorotlenkach żelaza, powodując desorpcję arsenu do roztworu glebowego [Bauer, Blodau 2006; Wang, Mulligan 2009]. Zmiany warunków redox mogą zatem przyczyniać się do wzrostu mobilności arsenu w glebach, a jednocześnie - wpły wać na jego stopień utlenienia i toksyczność. Uwolniony arsen często podlega wtórnej fizykochemicznej i chemicznej sorpcji, a także wtórnej biologicznej immobilizacji. Dlate go, trudno jest z góry określić rzeczywiste ryzyko mobilizacji arsenu z gleb o różnych właściwościach, w warunkach zawodnienia.
W niniejszej pracy przedstawiono wyniki testów laboratoryjnych, w których badano uwalnianie arsenu podczas inkubacji próbek gleb pochodzących z rejonu Złotego Stoku, reprezentujących różnego typu utwory - naturalne oraz antropogeniczne, związane z eksploatacją i przetwarzaniem rud.
MATERIAŁ I METODY
Materiał badawczy stanowiło 46 próbek glebowych pobranych w 17 punktach - z profili gleb naturalnych, geochemicznie wzbogaconych w arsen oraz gleb antropogenicz nych, wytworzonych na hałdach skały płonnej, hałdach pohutniczych, a także na składo wisku odpadów poflotacyjnych i w jego sąsiedztwie. Ze względu na duże zróżnicowanie charakteru oraz właściwości badanych utworów, podzielono je na następujące grupy:
1) gleby antropogeniczne: na hałdach żużla hutniczego i hałdach skały płonnej oraz na składowiskach osadów poflotacyjnych;
2) gleby naturalne na zalesionych stokach w rejonie eksploatacji górniczej (wzgórze Haniak, Złoty Jar, Ośli Jar); typologicznie są to w większości gleby brunatne kwaśne;
3) gleby doliny rzeki Trującej: zarówno naturalne gleby aluwialne J a k i gleby wytworzone z materiału nawiezionego oraz namytego - z różnym udziałem osadów poflotacyjnych;
4) ściółki leśne - wydzielone jako osobna grupa, obejmująca ściółki gleb antropoge nicznych oraz naturalnych gleb leśnych.
Oznaczono podstawowe właściwości gleb, w tym zawartość węgla organicznego, odczyn, całkowitą pojemność sorpcyjną oraz całkowitą zawartość arsenu. Szczegółowe informacje o lokalizacji punktów badawczych, zastosowanych metodach analitycznych oraz właściwościach gleb w poszczególnych punktach przedstawiono we wcześniej szym opracowaniu [Krysiak, Karczewska 2008], natomiast dane zbiorcze dotyczące wła ściwości poszczególnych grup gleb zestawiono w tabeli 1.
TABELA 1. Ogólna charakterystyka próbek gleb analizowanych w poszczególnych grupach.
Wybrane właściwości oraz całkowita zawartość As (podano zakresy wartości oraz średnie)
TABLE 1. General description of soil samples analyzed in distinguished soil groups.
Selected properties and total concentrations of As (the ranges and mean values)
Grupa
Group
General description and origin of soil
Rodzaj i pochodzenie próbek gleb
samples
N Corg
%
pH
CEC
T
cmof+) • kg1
As
mg • kg'1
1 Utwory
antropogeniczne
Anthropogenic
material
Hałdy żużla i hałdy
skały płonnej
Slag dumps and
mine spoils
9 0.2-14,1
8,1
4,1-7,2
5,0
22,3-50,0
34,8
8250-36100
18500
Osady poflotacyjne
Tailings
2
<0,1
7,4-7,6
7,5
47,2-49,7
48,4
9540-14100
11800
2 Gleby naturalne, brunatne kwaśne,
na zalesionych stokach - poziomy
mineralne
Natural soils of forested mountain
slopes, Dystric Cambisols -
mineral horizons
9 0,8-19,8
4,0
2,9-4,0
3,6
7,2-19,01
1,0
97-880
351
3 Gleby doliny rzeki Trującej
Soils in a valley of the Trująca river
20 <0,1-5,6
1,4
4,5-7,6
5,9
4,1-49,02
3,2
150-12600
3190
4
Ściółki leśne (ściółki gleb naturalnych
i antropogenicznych)
Forest litter (ectohumus layer of natura
and anthropogenic soils)
6
31-38
34
2,8-4,0
3,4
no.
23-1200
472
no. - nie oznaczono, not determined.
Głównym przedmiotem pracy było określenie zmian rozpuszczalności metali w warun kach anaerobiozy, w seriach inkubacji próbek gleby prowadzonych w stanie całkowitego nasycenia roztworem 0,1 mol • dm"3 Ca(N03)2 (w stosunku 1:2,5 m:v dla gleb organicz nych i 1:10 dla gleb mineralnych), z dodatkiem lub bez glukozy, stanowiącej potencjalne źródło łatwo przyswajalnego węgla, w stężeniu 160 mg • dm"3 (tj. 400 mg • kg"1 gleby). Inkubacja prowadzona była w szczelnie zamkniętych naczyniach, bez dostępu tlenu przez okres 1,7, 14 i 28 dni, a co pewien czas próbki były mieszane dla ustalenia równowagi między fazą stałą i roztworem. Z przyczyn technicznych nie określono wartości poten cjału redox po zakończonej inkubacji. Stężenie arsenu w supematancie oznaczono me todą ICP po odwirowaniu próbek i ich przesączeniu. W wybranych próbkach przepro
wadzono też inkubacje w warunkach sterylnych - w celu określenia udziału procesów biochemicznych i procesów o charakterze fizykochemicznym w mobilizacji arsenu. Ste rylizację prowadzono trzykrotnie w autoklawie, w temperaturze 121 °C [Majewska i in. 2006]. Wszystkie testy wykonano w dwóch powtórzeniach, a przedstawione dane ilu strują średnie z powtórzeń.
Wyniki mobilizacji arsenu w testach inkubacji porównano z zawartością w próbkach łatwo rozpuszczalnego arsenu, ekstrahowanego roztworem 0,05 mol • dm"3 (NH4)2S 0 4, zgodnie z procedurą opisaną przez Wenzla i in. [2001].
WYNIKI I DYSKUSJA
Przeprowadzone testy inkubacji potwierdzają wpływ pogłębiającej się anaerobiozy na uwalnianie arsenu z gleb zawierających znaczne koncentracje tego pierwiastka. Diagra my (rys. 1) ilustrują zbiorcze wyniki dla poszczególnych grup gleb - średnie ilości
uwol-R Y SU N E K 1. Ilości A s uw alnianego w poszczególn ych grupach gleb podczas anaerobowej inkubacji trwającej 1-28 dni: bez dodatku gluk ozy (1, 7, 1 4 ,2 8 ) oraz z dodatkiem glukozy (IG , 7G, 14G, 28G ). N a diagramach zaznaczono wartości średnie, odchylenie standardowe SD oraz zakres wartości: minimalnej do maksymalnej w grupie (M in - M ax)
FIGURE 1. The amounts o f A s released in soil groups during a 1-28 day-anaerobic incubation: without glucose ( 1 ,7 ,1 4 ,2 8 ) and with g lu cose (IG , 7G, 14G, 28G ). Diagrams illustrate the mean values, standard deviations SD and the ranges minim um to maximum (M in - M ax) in each group
nionego As, wartości odchylenia standardowego SD oraz wartości minimalne i maksy malne uzyskane w testach z dodatkiem i bez dodatku glukozy. Maksymalne ilości As uwolnionego w wyniku inkubacji mieściły się w szerokim zakresie: <0,1-171 mg • kg"1 (średnio: 10,2 mg • kg"1 dla testów bez glukozy oraz 21,3 mg • kg'1 w testach z dodatkiem glukozy). Przykładowy przebieg uwalniania As z wybranych, pojedynczych próbek przed stawiono na rysunku 2 i 3. Wraz z przedłużającą się inkubacją zazwyczaj postępował proces mobilizacji As, co ilustrują wykresy zbiorcze (rys. 1), a także większość wykre sów dla poszczególnych próbek (rys. 2 i 3). Jednak w niektórych przypadkach maksi mum rozpuszczalności, zwłaszcza w testach bez dodatku glukozy, obserwowano już po 7 dniach inkubacji (rys. 3). Efekt taki wystąpił m.in. podczas inkubacji silnie oglejonych próbek gleb z doliny Trującej. W licznych testach obserwowano początkowy wzrost, a następnie spadek ilości uwalnianego arsenu.
Wyniki testów potwierdzają silniejszą mobilizację arsenu w próbkach inkubowanych z dodatkiem glukozy w porównaniu z próbkami bez tego dodatku. Można twierdzić, że mechanizm działania dodatku glukozy nie polegał wyłącznie na biologicznej stymulacji anaerobiozy, gdyż w przypadku niektórych próbek sterylizowanych (rys. 4 c i d) sku teczność uwalniania arsenu w testach z glukozą była znacznie większa niż pod nieobec ność tego dodatku.
Ilości arsenu uwalniane podczas inkubacji z próbek gleb mineralnych można ogólnie ocenić jako niewielkie. Maksymalny procentowy udział arsenu uwolnionego z gleb w trakcie 28-dniowej inkubacji z dodatkiem glukozy - w stosunku do jego całkowitej
za-R Y SU N E K 2. Ilości A s uw alnianego w wybranych próbkach gleb podczas anaerobowej inkubacji trwają cej 1 ,7 , 14 i 28 dni: b ez dodatku gluk ozy (O) oraz z dodatkiem gluk ozy (+G1). Linia przerywana ilustruje zawartość frakcji łatw o rozpuszczalnej, ekstrahowanej 0,05 m ol • dm’3 (N H 4)2S 0 4: a - hałdy i osady poflotacyjne, b - gleb y naturalne, brunatne kwaśne, pod lasem
FIGURE 2. The amounts o f A s released in selected soil sam ples during 1 , 7 , 14, and 28 day-anaerobic incubation: without glu cose (O) and with g lucose (+G1). Dotted lines in the diagrams illustrate a soluble A s fraction, extracted w ith 0.05 m ol • dm'3 (N H 4)2S 0 4: a - dumps and tailings, b - natural soils (Dystric C am bisols) under the forest
R Y SU N E K 3. Ilości A s uw alnianego w wybranych próbkach gleb podczas anaerobowej inkubacji trwają cej 1, 7, 14 i 28 dni: bez dodatku gluk ozy (O) oraz z dodatkiem glukozy (+G1). Linia przerywana ilustruje zawartość frakcji łatw o rozpuszczalnej, ekstrahowanej 0,05 mol*dm'3 (N H 4)2S 0 4: a - gleb y doliny Trującej, b - ściółk i leśne
FIGURE 3. The amounts o f A s released in selected soil sam ples during 1, 7, 14, and 28 day-anaerobic incubation: without glucose (O) and with glucose (+G1). Dotted lines in the diagrams illustrate a soluble A s fraction
wartości w próbce wyniósł 9%, co odpowiadało bezwzględnej ilości 13,6 mg • kg"1. W pozostałych próbkach, zwłaszcza silnie wzbogaconych w arsen, analogiczne wartości procentowego udziału arsenu uwolnionego w stosunku do zawartości całkowitej były znacznie niższe. W glebach inkubowanych bez dodatku glukozy wartości tylko w jednym przypadku przekroczyły 0,5%.
Ilość arsenu uwalnianego pod wpływem anaerobiozy z próbek gleb mineralnych za zwyczaj pozostawała niższa od udziału frakcji łatwo rozpuszczalnej, zwłaszcza w gle bach inkubowanych bez dodatku glukozy. W próbkach inkubowanych z glukozą spora dycznie ilość arsenu uwolnionego w inkubacji przekraczała wartość określonąjako udział frakcji łatwo rozpuszczalnej (rys. 2 i 3). Podobne wyniki wcześniej uzyskano w testach inkubacji próbek gleb zanieczyszczonych arsenem z rejonu Wojcieszowa [Karczewska i in. 2005]. Praktycznie nie wystąpiły tam procesy redukcji tlenków żelaza, czego dowo dziły niewielkie tylko koncentracje Fe uwolnionego do roztworu..
Można sądzić zatem, że w przeprowadzonych doświadczeniach proces anaerobowej inkubacji trwał zbyt krótko, aby wymusić redukcję tlenków żelaza, z którymi związany jest arsen. Stopień anaerobiozy układu mogłyby dobrze ilustrować wartości potencjału redox, których jednak nie udało się zmierzyć.
W przypadku próbek z doliny Trującej zaobserwowano zależność ilości uwolnionego arsenu od stanu oglejenia gleb. Największe ilości As, wyższe niż udział frakcji łatwo rozpuszczalnej, podlegały mobilizacji z gleb o zaznaczonych cechach silnego oglejenia. Można sądzić, że w takich glebach pogłębianie anaerobiozy zapoczątkowało proces re dukcji tlenków żelaza. Taka hipoteza wymagałaby jednak dalszych badań.
Uzyskany w doświadczeniach niewielki stopień redukcji tlenków żelaza i małą sku teczność uwalniania arsenu podczas inkubacji, można wiązać z bardzo wysoką całkowitą zawartością arsenu w próbkach i jego toksycznością, powodującą zahamowanie aktyw ności mikroorganizmów glebowych odpowiedzialnych za procesy redukcji [Turpeinen i in. 1999].
Można przypuszczać zatem, że uwalnianie arsenu następowało głównie w drodze procesów o charakterze fizykochemicznym. Intensywność tych procesów w znacznym stopniu uwarunkowana była zawartością związków organicznych w roztworze. Naj większą rozpuszczalność arsenu stwierdzono w próbkach ściółek oraz w poziomach powierzchniowych gleb leśnych i hałd, bogatych w materię organiczną. W próbkach tych arsen podlegał mobilizacji zarówno w testach inkubacji z glukozą, jak i bez jej dodat ku. Uwalnianie znacznych ilości arsenu z wysoko organicznych próbek sterylizowanych (rys. 4) zdaje się potwierdzać fizykochemiczny charakter procesu mobilizacji.
Uwagę zwraca fakt, że w wielu testach, zwłaszcza dla próbek gleb z obszaru doliny rzeki Trującej, podczas inkubacji następował początkowo wzrost stężenia rozpuszczal nego arsenu, a następnie jego spadek. Również inni autorzy [Gadd 1999, Ledin i in. 1999, Ma, Dong 2004] obserwowali początkowy wzrost, a następnie spadek rozpuszczalności As w warunkach redukcyjnych, tłumacząc ten efekt głównie strącaniem nierozpuszczal nych minerałów, zwłaszcza siarczków [Stępniewska 1988, Turpeinen i in. 1999, Carbo- nell-Barrachina i in. 1999, Ma, Dong 2004; Signes-Pastor i in. 2007]. Wtórna immobiliza- cja uwolnionego arsenu może mieć jednak także charakter biologiczny. W próbkach ste rylizowanych proces tej wtórnej biologicznej immobilizacji nie zachodził.
R Y SU N E K 4. W pływ sterylizacji na ilość A s uw alnianego w wybranych 4 próbkach gleb (a, b, c, d) podczas anaerobowej inkubacji trwającej 1, 7 i 14 dni: bez dodatku glukozy (wykres po lewej stronie) oraz z dodatkiem glukozy (wykres po prawej stronie): N - próbki nie steiylizow ane, S - próbki poddane w stępnej sterylizacji
FIG URE 4. The effects o f soil sterilization on the amounts o f A s released in 4 selected soil sam ples (a, b, c, d) during 1 , 7 , 14, and 28 day-anaerobic incubation: w ithout glu cose (left diagram) and with glu cose (right diagram): N - non-sterilized sam ples, S - sterilized sam ples
WNIOSKI
1. W przeprowadzonych testach potwierdzono możliwość uwalniania pewnych ilości arsenu z gleb zanieczyszczonych w warunkach anaerobiozy spowodowanej zawod nieniem.
2. Zmiany rozpuszczalności arsenu w warunkach zawodnienia są wynikiem nakładania się złożonych procesów fizykochemicznych i mikrobiologicznych, które z jednej stro ny prowadzą do mobilizacji arsenu, a z drugiej - do jego wtórnego unieruchamiania. 3. Mobilizacja arsenu w przeprowadzonych testach inkubacji miała prawdopodobnie
przede wszystkim charakter fizykochemiczny i nie wynikała z redukcyjnego roztwa rzania tlenków żelaza.
4. Szczegółowe rozpoznanie mechanizmów składających się na zmiany mobilności As wymagałoby przeprowadzenia złożonych analiz, w tym badań mikrobiologicznych. 5. Obecność materii organicznej, a także wstępnie zainicjowane procesy redukcyjne w
glebach oglejonych stymulują mobilizację arsenu i mogą przyczyniać się do wzrostu ryzyka zanieczyszczenia wód podziemnych. Wskazuje to na potrzebę prowadzenia dalszych badań nad uruchamianiem i mobilnością arsenu w warunkach anaerobiozy.
LITERATURA
ANAWAR H.M., AKAI J., KOMAKI K., TERAO H., YOSHIOKA T., ISHIZUKA T., SAFIULLAH S., KATO K. 2003: Geochemical occurrence o f arsenie in groundwater o f Bangladesh: sources and mobilization processes. J. Geochem. Explor. 77, 2-3: 109-131.
BAUER M., BLODAU C. 2006: Mobilization o f arsenic by dissolved organic matter from iron oxides, soils and sediments. Sci. Total Environ. 354, 2-3: 179-185.
BOWELL RJ. 1994: Sorption of arsenic by iron oxides and oxyhydroxides in soils. Appl. Geochem. 9, 3: 279-286. BURTON E.D., BUSH R.T., SULLIVAN L.A., JOHNSTON S.G., HOCKING R.K. 2008: Mobility o f arsenic
and selected metals during re-flooding of iron- and organic-rich acid-sulfate soil. Chemical Geology 253, 1-2: 64-73.
CARBONELL-BARRACHINA A., JUGSUJINDA A., DELAUNE R. D., PATRICK, JR. W. H., F. SIRISUKHO- DOM B.S., ANURAKPONGSATORN P. 1999: The influence o f redox chemistry and pH on chemically active forms o f arsenic in sewage sludge-amended soil. Environ. Int., 25, 5: 613-618.
CHATAIN V., BAYARD R., SANCHEZ F., MOSZKOWICZ P., GOURDON R. 2005: Effect o f indigenous bacterial activity on arsenic mobilisation under anaerobic conditions. Environ. Int. 31: 221-226. CORSINI A., CAVALCAL., CRIPPAL., ZACCHEOP., ANDREONI V. 2010: Impact o f glucose on microbial
community o f a soil containing pyrite cinders: Role o f bacteria in arsenic mobilization under submerged condition. Soil Biol Biochem. 42, 5: 699-707.
DZIEKOŃSKI T. 1972: Wydobywanie i metalurgia kruszców na Dolnym Śląsku od XIII w. do połowy XX w. Ossollineum, Wrocław.
GADD G.M. 1999: Fungal production o f citric and oxalic acid: importance in metal speciation, physiology and biogeochemical processes. Adv. Microb. Physiol. 41: 47-92
GLIŃSKI J., STAHR K , STĘPNIEWSKA Z., BRZEZIŃSKA Z. 1992: Changes o f redox and pH conditions in a flooded soil amended with glucose and nitrate under laboratory conditions. Z Pjlanzenernahr Bodenk. 155, 1: 13-15.
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa, 398 ss. KARCZEWSKA A., BOGDA A., GAŁKA B., KRAJEWSKI J. 2005: Ocena zagrożenia środowiska przyrodni czego w rejonie oddziaływania złoża rud polimetalicznych Żeleźniak (Wojcieszów - Góry Kaczawskie). Wyd. AR we Wrocławiu.
KARCZEWSKA A., BOGDA A., KRYSIAK A. 2007: Arsenic in soils in the areas o f former arsenic mining and processing in Lower Silesia, SW Poland. [W:] Bhattacharya P., Mukheijee A.B., Loeppert R.H. (red.) Arsenic in Soil and Groundwater Environments: Biogeochemical Interactions. Elsevier, Amsterdam., 411-440. KRYSIAK A., KARCZEWSKA A. 2007: Arsenic extractability in soils in the areas o f former arsenic mining
KRYSIAK A., KARCZEWSKA A. 2008: Formy arsenu w glebach zanieczyszczonych rejonu Złotego Stoku - w świetle sekwencyjnej ekstrakcji. Rocz. Glebozn. 59, 1: 118-127.
LEDIN M., KRANTZ R., ICKER C., ALLARD B. 1999: Microorganisms as metal sorbent: comparision with other soil constituents in multi compartment systems. Soil Biol. Biochem. 31: 1639-1648.
MA L.Q., DONG Y. 2004: Effects o f incubation on solubility and mobility o f trace metals in two contaminated soils. Environ. Pollut. 130: 301-307.
MAJEWSKA M., KUREK E., SZLACHETKA D. 2006: Microbial activity - factor increasing retention o f Cd added to soil. Polish J. Environ. Stud., 15, 2a: 127-134.
MARIN A.R., MASSCHELEYN P.H., PATRICK JR. W.H. 1993: Soil redox-pH stability o f arsenic species and its influence on arsenic uptake by rice. Plant and Soil 152: 245-253.
MASSCHELEYN P.H., DELAUNE R.D., PATRICK JR W.H. 1991: Effect o f redox potential and pH on arsenic speciation and solubility in a contaminated soil. Environ Sci Technol. 25: 1414-1419.
O’NEILL P. 1999: Arsenic. [W:] Alloway B.J. (red.): Heavy metals in soils. Blackie, Glasgow: 83-99. POSTMA D., JESSEN S., HUE N.T.M., DUC M.T., KOCH C.B., VIET P.H., NHAN P.Q., LARSEN F. 2010:
Mobilization o f arsenic and iron from Red River floodplain sediments, Vietnam Geochim. Cosmochim.
A cta, 74, 12: 3367-3381.
SIGNES-PASTOR A., BURLÓ F., MITRA K., CARBONELL-BARRACHINA A.A. 2007: Arsenic biogeoche mistry as affected by phosphorus fertilizer addition, redox potential and pH in a west Bengal (India) soil.
Geoderma 137, 3-4: 504-510.
SOLAIMAN A.R.M., MEHARG A.A., GAULT A.G., CHARNOCK J.M. 2009: Arsenic mobilization from iron oxyhydroxides is regulated by organic matter carbon to nitrogen (C:N) ratio. Environ. Intern. 35: 3, 480-484. STĘPNIEWSKA Z. 1988: Właściwości oksydoredukcyjne gleb mineralnych Polski. Problemy Agrofizyki 56.
Ossolineum.
TURPEINEN R, PANTSAR-KALLIO M, HAGGBLOM M, KAIRESALO T. 1999: Influence o f microbes on the mobilization, toxicity and biomethylation o f arsenic in soil. Sci Total Environ 236: 173-180. VOIGT D.E., BRANTLEY S.L., HENNET R.J.-C. 1996: Chemical fixation o f arsenic in contaminated soils.
Appl. Geochem. 11: 633-643.
WANG S., MULLIGAN C.N. 2009: Effect o f natural organic matter on arsenic mobilization from mine tailings. J. Hazard. Mat. 168, 2-3: 721-726.
WENZEL W.W., KIRCHBAUMER N., PROCHASKA T., STINGEDER G., LOMBI E., ADRIANO D.C. 2001: Arsenic fractionation in soils using an improved sequential extraction procedure. Analytica Chemica
A cta, 436: 309-323.
Prof. dr hab. Anna Karczewska
Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, ul. Grunwaldzka 53
50-357 Wrocław
